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廢水中磷的處理方法范文1
關鍵詞 草甘膦建設項目；廢水；堿性水解；生化
中圖分類號 X703 文獻標識碼 A 文章編號 1007-5739（2013）15-0246-01
草甘膦屬于高效、低毒、低殘留、殺草譜廣的芽后滅生性除草劑。合成草甘膦的方法較多，目前占據主導地位的為IDA法。該方法不僅原材料與能源消耗低，而且其轉化率也高[1]。
IDA法雙甘膦廢水中含有高濃度有機磷化合物、甲醛、有機磷及近飽和的無機鹽。上述化合物的濃度均成為生物抑制劑。目前國內普遍采用的環保技術難以有效地治理該廢水。對生產草甘膦過程中所產生的廢水進行了水質分析及治理工藝研究，通過清污分流、二級沉降、堿性水解及A/O生化工藝對綜合廢水進行處理，各項有關指標可以達到污水綜合排放標準一級（GB8978-1996）[2]。
1 廢水來源及廢水排放節點
雙甘膦生產工藝：二乙醇胺、三氯化磷、甲醛在堿性條件下反應生成雙甘膦。廢水來自壓濾母液。
2 廢水治理工藝
通過對各種處理方法的技術進行比較，確定雙甘膦的廢水處理工藝為：一是采取高濃度廢水二級沉降的方法對懸浮狀的雙甘磷進行收集。二是催化堿性水解，將雙甘磷進一步分解成無機磷，并使之充分地沉淀，同時將廢水中的甲醛去除。三是采取A/O生化工藝對綜合廢水進行處理。
2.1 清污分流
單獨將雙甘磷工藝產生的廢水進行收集，裝入高濃度的廢水儲池中。因廢水中含有的雙甘膦處于懸浮狀態，因此在收集過程中需要進行二級沉降才可達到回收的目的。如果廢水的濃度較低，應將之裝入低濃度的儲池中。為便于預處理及對生產工藝的控制考核，若廢水的濃度較高，則應在發生源處進行收集，預處理裝置放在生產車間處。
2.2 二級沉降收集懸浮狀的雙甘磷
廢水中含有懸浮狀的雙甘磷，可采用自然沉降的方法將其回收。
2.3 堿性水解工藝處理雙甘膦廢水
原理：在加堿、加熱、催化的條件下，可使廢水中的雙甘磷分解成無機磷并使之充分沉淀，同時可以去除廢水中的甲醛。
2.4 A/O生化工藝處理綜合廢水
高濃度廢水一級處理后與低濃度廢水混合（稱綜合廢水）進行生化處理。生化裝置考慮了脫氮除磷問題。該方案為A/O二段工藝，A段為缺氧區，O段為好氧區。廢水中的有機物在好氧條件下氨氮被氧化成硝態氮、亞硝態氮，在缺氧條件下硝態氮、亞硝態氮被氧化成氣態氮。該種A/O形式的裝置同時也能促進難生物降解物的消化[3]。
3 廢水處理成本分析
生成COD 28 200 mg/L的高濃度廢水為186 t/d，生成COD 800～1 000 mg/L的低濃度廢水為1 000 t/d。處理高濃廢水的費用為36.2元/t；處理綜合廢水的費用為5.7元/t；處理COD的費用為1.3元/kg；生產雙甘膦增加廢水處理成本為127元/t； 生產草甘膦增加廢水處理成本為203元/t。
4 效益分析
安全、清潔生產、保護環境是農藥廠生產重要的工作目標之一[4-7]，該治理方案實施后，草甘膦生產排放的高濃度、高毒性的有機污染物可得到有效治理，每天可去除 COD含量為5 245 kg，年生產按300 d計算，每年可減少COD排放量1 573 t，處理后廢水的各項指標可達到污水綜合排放標準（GB8978-1996三級），該項目具有明顯的環境效益和社會效益。
5 參考文獻
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廢水中磷的處理方法范文2
關鍵詞：磷礦 選礦廢水 處理 浮選藥劑 回收
我國既是農業大國，也是人口大國，農作物豐收的同時也消耗了大量的化肥，其中一大部分就是磷肥。我國的磷礦資源儲量位居世界的第三位，可謂是資源豐富，所以我國也是重要的加工生產磷礦產品的國家。2010年的數據統計，我國在2010年時磷肥的產量已經達到了14.50Mt，較20年前（1990年）的產量提高了3倍，但是在磷礦進行浮選的過程時，每處理1噸左右的磷礦，我們就能產生近4噸的廢水。這些廢水中礦物質含量較高，成分比較復雜，不能直接回收重復利用，浮選的效果比較差；如果這些廢水直接進行排放，一方面對環境的污染比較大，另一方面，廢水中還含有大量的浮選藥劑，這也造成了資源的浪費。
膜分離在分離技術中是一種比較新型的技術，該技術使用起來裝置簡單，操作起來比較容易且能耗非常低，同時占地面積小，沒有環境污染，效率非常高。隔油-超濾-反滲透的工藝在處理廢水時，隔油工藝能夠將磷礦廢水中分散的大部分浮選藥劑分離并聚集在一起；超濾工藝則能將殘留的浮選藥劑進行分離，并且過濾廢水中的顆粒物（主要是固體顆粒）；最后，反滲透的工藝主要是針對廢水中的鹽分以及剩余的藥劑進行分離。這種工藝能夠滿足磷礦的在進行選礦時的需水，且還能對廢水中浮選藥劑進行回收利用，即節約了企業資源，同時也保護了環境不受廢水的污染。
1、磷礦選礦廢水的 處理實驗
1.1、實驗方法
磷礦廢水處理工藝流程：選礦廢水隔油池超濾反滲透產水
磷礦的選礦廢水經過隔油池后能分離出浮選藥劑，產水再進行超濾處理，然后再進入反滲透中。我們通過測試每個工藝產水的成分及含量來評價廢水分離的程度。注：浮選藥劑為分子量600的有機表面活性劑。
1.2、儀器和試劑
測試儀器：電導率測定儀，濁度儀；
實驗試劑：硫酸亞鐵銨，重鉻酸鉀，均為分析純；
膜組件：超濾用自制內壓式聚砜膜，截留分子量6000；反滲透用芳香聚酰胺膜。
1.3、測試
（1）我們根據GB11914-89的規定進行COD測定；
（2）水通量測定：25℃的前提下，超濾壓力設定為0.1MPa，反滲透壓力為0.6MPa。由公式能夠得出膜通量，其中V：水的體積；S膜面積，t為時間。
（3）電導率由電導率測定儀測試水樣得出。
2、實驗的結果及結果分析
選礦廢水處理實驗的結果：
我們從上面的表格中不難看出，原水本身因為含有微量的一些磷礦粉末以及浮選藥劑造成其具有一定程度的濁度，水質ph值接近中性，含鹽量程度與苦咸水相當。COD測試顯示原水中的浮選藥劑質量濃度非常高，其含量以及超過了超濾膜能夠分離浮選藥劑的分離要求，因此，磷礦的選礦廢水必須要先對水中的浮選藥劑進行分離處理才能進行超濾膜處理，否則水質就達不到超濾處理的要求。
該實驗中浮選藥劑（有機表面活性劑）是不溶于水的，選礦時為了使得浮選藥劑能夠均勻分散在水中，不得不加一定量的分散劑。隔油池的主要作用就是消除分散劑的分散作用，這樣能夠使得大部分的浮選藥劑最終能聚集在一起，輕松的被分離出來。從實驗結果來看，在經過隔油池的處理以后，選礦廢水的濁度及COD指數都大幅度的降低，特別是浮選藥劑濃度下降了85%以上。浮選藥劑的分離使得廢水的濁度得到了降低。而離子電導率在經過隔油池處理后增加了，這是由于隔油處理需要在廢水中添加一定量的鹽，而這種鹽能夠破壞分散劑的功效。從實驗結果中我們能發現，經過隔油池的處理后，廢水中還是存在少了的浮選藥劑，這是由于剩余的浮選藥劑因為乳化作用溶解到了水中不能被隔油池分離出來，這部分藥劑是不能在隔油這個程序中隔離出來的。
我們從下圖來表現超濾及反滲透中水通量的變化：
我們在圖中能清楚的看到，在實驗開始后，超濾、反滲透的膜通量在初期都迅速降低，隨著實驗的持續進行，膜通量漸漸放緩至一個平穩的階段。這是由于產水中剩余了部分是浮選藥劑對膜污染造成的膜通量下降，膜在運行的初期時，膜兩側的濃差極化，在膜表面短時間形成了邊界層，并且污染物也迅速沉淀，最終使得通量迅速下降。在污染層隨時間推移穩定后，通量也隨著穩定。
從實驗的結果及數據統計整理中，我們能夠發現，不同的膜過程對廢水分離的效果差異是非常大的：（1）超濾完成后，產水的濁度以及COD明顯下降，而離子電導率以及PH沒有什么明顯的變化。超濾的過程能夠分離出廢水中發生乳化作用的浮選藥劑以及水中剩余的一些礦粉，使得其產水能夠進行后續的反滲透過程；（2）選礦廢水經過3道程序的處理后，濁度以及COD濃度含量幾乎達到了零，這也說明，處理過的廢水中浮選藥劑已經完全被分離出去，而且產水的電導率測試值為12.2μS/cm，這樣的低值也說明產水中的鹽份含量已經非常低，這樣的處理水是能夠達到選礦水的標準的。
通過選礦廢水處理實驗，我們能夠發現，在完成三道處理程序后，浮選藥劑回收了85%以上，對于浮選藥劑的回收利用能夠節約企業資源，降低生產的成本，同時，廢水的雜質部分絕大部分被分離出去，脫鹽率達到了99%，而COD去除率接近100%，廢水在處理后完全能夠達到選礦水的使用要求，實現了選礦水的循環利用。
3、總結
當前社會對環境保護的管理越來越嚴格，同時水資源的缺乏也使得人們對節約工業用水變得越來越重視。對于磷礦選礦廢水處理中，“隔油-超濾-反滲透”技術的使用，能夠高效的處理選礦廢水，不僅回收了廢水中絕大部分的浮選藥劑，并且超濾處理后的產水經過反滲透處理后，處理水是能夠進行循環的選礦使用的。
這種工藝在選礦廢水處理中的使用既防止了廢水對環境的污染，同時也降低了浮選藥劑的浪費，節約了企業的生產資源，一定程度上為企業創造了利益，重要的是，能夠節約水資源且工藝簡單，易于操作，方便工業化的普及。
參考文獻
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廢水中磷的處理方法范文3
關鍵詞：制藥廢水、污水處理工藝、工藝流程
中圖分類號：U664.9+2 文獻標識碼：A 文章編號：
化學制藥廢水的水質特點是廢水組成復雜，除含有抗生素殘留物、抗生素生產中間體、未反應的原料外，還含有少量合成過程中使用的有機溶劑。
制藥廢水的處理現在已成為污染控制領域的難點，隨著污染物排放標準的提高，單純的生化技術已不能適應需要?；瘜W法、物化、生化的組合污水處理工藝，因其諸多優點而倍受人們關注。
下面以某典型的化學原料藥公司的廢水處理設計理念為例，介紹采用上述組合污水處理工藝的工程實踐。
一、進行污水處理工程設計時需考慮的因素
1、生產污水COD濃度、pH等水質特征相差極大，成分復雜，且分層廢水、離心廢水及水洗廢水中含有高濃度的重金屬離子鋅離子（Zn2+）,且離心水和離心廢水中含磷濃度很高。故以上幾種廢水應考慮分開進行預處理。
2、應考慮先有效降低污水中高濃度的無機態的磷和高濃度的重金屬鋅離子（Zn2+）的濃度，以利用后序的生化處理，提高生化處理的效率。
3、考慮到部分廢水中的氨氮含量很高，所以，將含氨氮的廢水和含磷酸根離子的廢水進行混合投加氯化鎂進行化學沉淀去除氨氮和磷。
4、高濃度廢水應進行前期預處理，使之有機物濃度降低到一定程度之后才和低濃度的廢水進行混合處理。
5、采用先進、成熟的生化處理工藝作為兩類污水全并后綜合污水的處理工藝，確保最終出水能穩定達到當地污水廠接管標準。
三、工藝流程的選擇
由于制藥廢水COD、苯及其衍生物的有機污染物的濃度很高，所以在處理工藝上采取的方法是以化學法、物理化學處理為核心，通過化學法、物化、生化的組合有效地去除了COD及特征污染物本來及其衍生物?，F將流程說明如下：
1、物理化學處理系統
（1）將含有高濃度氨氮廢水及磷酸根離子的廢水單獨收集自流進入1#沉淀池，在沉淀池中投加氫氧化鈉和氯化鎂，使廢水中的磷酸根離子、鎂離子及銨根離子在堿性條件下生成不溶于水的磷酸銨鎂（鳥糞石）沉淀后去除，出水集水池與其它廢水混合后進入后續處理；
（2）含有鋅離子的廢水單獨收集后進入2#沉淀池，在池中投加石灰水和DTCR沉淀劑，使廢水中的鋅離子在堿性條件下與DTCR生成氨基二硫代甲酸鹽析出，生成難溶的TDC-Zn鹽，分子量極高，沉淀效果很好，將水中鋅離子去除；出水進入集水池與其它廢水綜合后進入后續處理。
（3）其它高濃度的廢水和進過沉淀后的含磷、氨氮及鋅離子廢水一同進入集水池的進行混合調節，均質均量后投加廢酸將廢水的pH調整至5左右，通過提升泵將廢水提升至微電解池進行微電解處理，微電解池利用鐵炭構成的原電池進行微電解處理，有效的去除苯及苯的同系物等有機污染物，隨微電解槽出水中的大量Fe2+，出水自流進入催化氧化池，催化氧化是利用Fenton試劑（FeSO4和H2O2）的催化劑作用，進一步將廢水中的甲苯、苯胺和氯苯等難降解的有機污染物去除，該方法是處理效率高，操作成本低。
（4）在經過微電解和催化氧化后，廢水中的COD和特征污染物迅速下降，此時廢水中依然含有大量的Fe2+、Fe3+離子，對其進行中和混凝，可以產生大量的膠狀絮體以進一步的去除廢水的COD，中和沉淀池出水后進入綜合調節池。至此，生產廢水的物理化學處理完成。
在完成生產廢水的物化處理后，在調節池中接入生活廢水進行稀釋配水，進入生化系統進行生化處理。生化系統采用水解酸化和生物接觸氧化的工藝，可確保各項指標達到《污水綜合排放標準》中的三級標準。
沉淀池的污泥和二沉池污泥排入污泥濃縮池，經濃縮減量后由壓濾泵壓入板框壓濾機脫水，脫至含水率75％左右。污泥濃縮池上清液和壓濾機濾液進入調節池再處理。處理系統產生的污泥必須由危險固體廢棄物處置中心進行妥善處置。
2、生化處理系統
從前端可知，該廢水中含有部分難降解污染物，PH值相差較大，因此，本工程中廢水經過前端的與處理后，污水中的懸浮物及油脂類得到了有效的去除，COD濃度也有部分降低，但污水中難降解污染物依然存在，對后序生化處理工藝造成很大難度。1
因此，采用水解酸化工藝，使污水的COD濃度進一步降低，并有效提高污水的可生化性，將大大降低后序生化反應階段的負荷，提高生化反應的效率。
厭氧水解酸化是利用微生物厭氧生化反應過程的四階段中的前兩個階段：
水解發酵階段(第一階段)：參與細菌為水解性和發酵細菌。水解性細菌主要起水解大分子有機物為小分子水解產物的目的。發酵型細菌將水解性比較細菌的水解產物發酵生成有機酸、醇等。水解和發酵性細菌有專性厭氧的，也有兼性厭氧的。
產氫產乙酸階段(第二階段):參與細菌為產甲烷細菌。它們將第一階段的產物有機酸、醇轉化成乙酸。
上述兩個階段可知，將厭氧反應控制在水解、產酸階段，使水解水解性、發酵細菌和產酸菌（包括產氫產乙酸菌）在厭氧條件下，將復雜的大分子、不溶性有機物先在細胞外酶的作用下水解為小分子、溶解性有機物，使污水COD濃度進一步降低的同時，有效提高污水的可生化性，將大大降低后序生化反應階段的負荷，提高生化反應的效率。
（3）生物接觸氧化處理
好氧生化處理分為活性污泥法和生物膜法，它兼有活性污泥法和生物膜法的優點。填料為新穎彈性填料，易結膜，不堵塞。已經充氧的污水浸沒全部填料，并以一定的流速流經填料。在填料上布滿生物膜，污水與生物膜廣泛接觸，在生物膜上微生物的新陳代謝功能的作用下，污水中有機污染物得到去除，污水得到凈化。接觸氧化池分二格，表面呈長方形（內裝含聚丙烯填料懸掛填料及生物炭填料），廢水從池首端進入，在曝氣和水力條件的推動下，混合液均衡地向前流動，并從池尾端流出。
五、該工藝流程技術特點
(1) 技術先進，此工藝運行成本低，具有節能，減少運行時間的優點，能有效降低企業的運行成本。
(2) 該組合工藝能耐受水體中的濃度變化劇烈的有機溶劑殘留和金屬殘留。
(3) 結構根據具體實際條件，可采用鋼混、磚混或鋼結構等材料制作，確保裝置與建筑物同齡。
(4) 經過系統的最終處理，殘留的污泥可降低到較低的水平。
(5) 為保證整個工程的長期穩定運行，工程中的關鍵部件如：風機、水泵、攪拌機、帶式壓濾機等采用國內品牌廠家。
參考文獻
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廢水中磷的處理方法范文4
關鍵詞：化學沉淀法;廢水處理;氨氮
隨著經濟發展和城市化進程的加快，水資源短缺、水質營養化和水體環境污染問題日益嚴重，污水處理問題已然成為特點問題。氨氮污水的治理方法有很多。如吹脫法、折點加氯法、生物法和離子交換法。而化學沉淀法的主要原理是[NH+4] 、[PO3-4] 、在堿性水溶液中反應生成的[MgNH4PO4?6H2O]可作肥料，在除去廢水中氨氮的同時，實現變廢為寶。
一、化學沉淀法得應用于與研究
化學沉淀法的應用及研究：化學沉淀法應用于廢水處理，從20世紀六十年代就己經開始。1977年日本KenichiEbata等人在氨氮廢水中添加[Mg2+]和[PO3-4] ，通過MAP來去除[NH+4].pH調到8～11。沉淀用一種堿性化合物共熱以得到[NH3]， Mg0和磷酸鹽。這樣，如果將含[NH+4]1100mg/L的煉焦廢水以[Mgcl2]和[NaH2PO4]處理后（pH調至9） [NH+4]含量可小于100mg/L。其后日本Hiroshi Ono等把該方法應用于處理含氟的氨氮廢水，使用[NaH2PO4]和[Mg（NO3）2]，[NH+4]―N濃度可從253mg / L降到10mg/L以下。Katsuyuki Kataoka 用該法處理吸附有[NH3]的沸石的再生溶液中的[NH+4]，也取得了較好效果。
我國許多研究人員也對此方法進行了研究。
謝煒平利用化學沉淀劑[[Mg（OH）2]+[H3PO4]]絮凝可有效去除廢水中的氨氮，并可以制得以[MgNH4PO4]為主的復合肥，研究表明，該沉淀劑能使氨氮濃度在900mg/L以下時，氨氮去除率均在90%以上，當氨氮濃度小于50mg/L時，處理后水樣中殘留氨氮可降至l mg/L以下，此法對低濃度氨氮處理具有設備簡單，處理成本低，而且廢物又可以回收利用。
鐘理等人研究了化學沉淀法處理含氨氮廢水，實驗研究了不同操作條件：如溶液pH值、沉淀劑種類和配比、廢水中的初始氨氮濃度等對氨氮的處理效率的影響。在適宜的操作條件下，可除去廢水中的氨高達99%，處理后殘液中氨濃度小于1 mg/L。并探討了化學沉淀反應過程的機理。
二、MAP脫氮的基本機理
MAP法預處理氨氮廢水，是向廢水中投加含[Mg2+]和[PO3-4]離子的藥劑，其主要化學反應如下：
[Mg2+]+[NH+4]+[PO3-4] +6[H2O][MgNH4PO4?6H2O]
Ksp=[[Mg2+]][[NH+4]][[PO3-4]]=2.51x[10-13]
再經重力沉淀或過濾，就得到MAP。其化學分子式是[MgNH4PO4?6H2O] ，俗稱鳥糞石。因為它的養分比其他可溶肥的釋放速率慢，可以做緩釋肥（（SRFs ）;肥效利用率高，施肥次數少;同時不會出現化肥的灼燒的情況。
Ksp為MAP的溶度積常數，取溶度積常數的負對數記作pKsP，計算可得12. 60由于反應是離子反應，理論上生成MAP的反應比較完全，且反應速度快。從反應動力學方面定性分析，該反應可行。又由于磷酸銨鎂的溶度積Ksp比較小，所以反應沉淀后可將氨氮脫至很低的水平。
三、影響MAP反應過程的因素
1.[Mg2+]：[NH+4]：[PO3-4]三者在反應過程中的比例
在化學沉淀法中，化學反應能否朝所需結果的方向發展，主要受下面反應平衡式的控制：
[MgNH4PO4][Mg2+]+[NH+4]+[PO3-4]
溶液中的微溶性鹽離子[Mg2+]、[NH+4]和[PO3-4]濃度足夠高，即濃度的乘積[[Mg2+]][[NH+4]][P043-]>[2.5x10-13]時，就會形成沉淀析出。理論上講[NH+4]―N得以沉淀去除。
趙慶良等對含5618mg/L氨氮的垃圾滲濾液進行了處理，按n（[Mg2+]）：n（[NH+4]）： n（[PO3-4]） =1：1：1投加氯化鎂和磷酸氫二鈉，廢水中的氨氮質量濃度降為172mg/L，過量投加10%的氯化鎂或磷酸鹽，氨氮質量濃度分別可降為112 m/L和158 mg/L，繼續提高氯化鎂或磷酸鹽的量，廢水中剩余氨氮質量濃度處在100mg/L左右，很難進一步降低。全武剛和王繼徽對某一合金廠的質量濃度為1600mg/L的氨氮廢水進行處理，按最佳配比n（[Mg2+]）：n（[NH+4]）： n（[PO3-4]）=1. 3：1：1，加入硫酸鎂和磷酸氫二鈉，氨氮質量濃度可降到60mg/L，對某煉油廠的氨氮含量為1231mg/L的廢水進行處理，氨氮質量濃度可降低到112mg/L。
2.pH值的影響
對于廢水來說，廢水中的[Mg2+]、[NH+4]和[PO3-4]濃度受到很多因素的影響，其中pH將影響除了主反應以外至少還有以3個反應平衡式：
[Mg2+]+[OH-][Mg（OH）2] （1）
[NH+4]+ [OH-][NH3?H2O] （2）
[PO3-4]+[H+][HPO2-4] （3）
化學反應式（1）和（2）隨pH的升高，反應向右移動，[Mg2+]和[NH+4]的濃度就會降低，不利于產生[MgNH4PO4]沉淀物。但是，對于（3）式來說，pH的升高，將使H+濃度降低，就會使平衡式向左移動，利于產生[MgNH4PO4]沉淀物。因此pH將是影響[Mg2+]、[NH+4]和[PO3-4]摩爾濃度積的主要因素，過高或過低的pH都不利于[MgNH4PO4]沉淀，也就是不利于[NH3]―N的去除，所以實驗中必須確定一個比較理想的pH。由有關科學分析，試驗中最優pH為9～9.5.
3.33.氨氮的濃度受pH值以及水的溫度影響比較大，水中的氨溫度太高，氨氮將從溶液中揮發出去，增大沉淀物的溶解度;而溫度太低，生成磷酸按鎂的反應速度相對較慢。氨水調解池的溫度一般為20-50℃，由李睿[[8]]等人分析得，在試驗溫度20℃到45℃下，出水氨氮、鎂離子、含磷量穩定氨氮去除率為93%，說明溫度對反應過程中氨氮的去除率影響不大。后期的試驗可在室溫下進行。
4.氨氮初始濃度的影響
經有關科學分析，對于不同氨氮濃度的廢水，其去除率均在90%以上，并且隨著進水氨氮濃度的升高，氨氮去除率呈增長趨勢，在氨氮濃度為2000mg/L以上時，去除率大于94%，出水中鎂離子和含磷量也滿足后續生化池處理的要求。所以，用磷酸按鎂法去除高濃度的氨氮，去除效果良好。
四、小結
在用化學沉淀法除去廢水中的氨氮時，選擇的最優條件為：使pH值為9-9.5左右;投加得[NH+4]、[Mg2+]、 [PO3-4] 得摩爾比為1：1：1，反應可以在室溫進行。
五、討論及展望
綜上所述，化學沉淀法有如下優點：
（1） MAP沉淀法與生物處理結合后，曝氣池不需達到硝化階段，曝氣池體積比硝化反硝化法可以減少約1倍。
（2）氨氮在化學沉淀法中被沉淀去除，與硝化一反硝化法相比，能耗大大節省，反應也不受溫度限制，不受有毒物的干擾。
（3）可以處理各種濃度的氨氮廢水。
（4）如果產物MAP用作肥料，則可把水中的污染物氨氮變成了一種有用的物質，這在一定的程度上降低了處理費用。
因此，MAP沉淀法是一種技術可行，經濟合理的氨氮廢水處理方法，很有開發前景。從目前開發現狀來看，主要需解決以下問題：①尋找價廉高效的沉淀劑降低處理費用?；瘜W沉淀法處理廢水的費用主要是藥劑。如果能找到價廉高效的沉淀劑，則可望大大降低處理費用。②開發MAP作為肥料的價值。很多文獻中雖然已提到MAP可作為肥料使用，但只有通過大田實驗驗證了MAP的肥效，并使之實際應用到農業生產中，才能真正為化學沉淀法的副產物MAP找到出路，使化學沉淀法在廢水處理中得到應用。
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廢水中磷的處理方法范文5
關鍵詞 養殖廢水；洛克沙胂；生物除磷；富營養化
中圖分類號 X713 文獻標識碼 A 文章編號 1007-5739（2013）04-0221-03
隨著養殖業的發展，畜禽糞便排放量不斷增加。2003年，我國的畜禽糞便量為31.9億t，是當年工業廢棄物產量的3.2倍[1]，而養殖業產生的廢水量比畜禽糞便的量更多。養殖廢水不但是一種高有機質、高氮、高磷的特殊污水，而且還含有重金屬、抗生素、細菌和病原體等[2-3]。養殖廢水若不經處理就直接排放或者施用于農田，會造成當地生態環境和農田的嚴重污染。磷是水體富營養化的限制因子，對磷酸鹽有效控制是控制水體富營養化的根本措施，而養殖廢水中所含污染物質對除磷工藝的影響比較復雜。因此，研究養殖廢水含有的污染物質對除磷工藝的影響規律，對提高生物除磷的效果具有現實意義。該文從養殖廢水有機質、氨氮、金屬離子和洛克沙胂的角度出發，分析適宜微生物除磷的最佳環境，以期為養殖廢水生物除磷工藝的研究提供參考。
1 養殖廢水的特點
由表 1可知：①養殖廢水中有機污染物濃度較高，離心后的養殖廢水中COD均值可達3 969 mg/L，BOD5均值可達1 730 mg/L，此外還含有大量的NH4+-N、磷酸鹽，離心后的養殖廢水中磷酸鹽可達147 mg/L，NH4+-N多達1 650 mg/L；②養殖廢水中含有大量的有毒物質，如重金屬、抗生素、洛克沙胂等。離心后，Cu2+可達4.87 mg/L，洛克沙胂為14～48 mg/L。這些污染物如不經過處理就排放或直接用于農田，將會給當地生態環境帶來嚴重的影響?，F階段對養殖廢水處理的過程中，一般要依次通過調節池、氨吹脫塔、沉淀池才進入生物除磷池。因此，在處理養殖廢水的過程中，離心后的養殖廢水指標比較接近于進入生物反應池的指標。
2 養殖廢水生物除磷影響因素
2.1 有機質對養殖廢水除磷的影響
有機質也就是微生物生長因子中的碳源，因此有機質是微生物新陳代謝的必需物質，當有機質含量較少時，很難滿足微生物自身的生長需求；當有機質含量較多時，雖然滿足了微生物自身生長的需求，但是給污水處理帶來一定的難度。在生物除磷的過程中，不同的碳源類型會直接影響聚磷菌的釋磷和積磷的速率，進而影響微生物的除磷效果。Tsai et al進行生物除磷研究發現以葡萄糖作為碳源會導致除磷系統的惡化[5]；而Puig et al以乙醇作為碳源進行生物除磷時則可以達到很好的除磷效果[6]。Chen et al研究發現，提高丙酸/乙酸的比例，短時間內對除磷不利，但是長時間運行能夠顯著提高除磷的效果[7]。吳昌永等發現乙酸作為單一碳源時，厭氧區的釋磷速率較高，污泥中的聚β-羥基烷酸脂（Poly-β-hydroxyalkanoates，PHAs）成份主要為聚-β-羥基丁酸（Polyhydroxybutyrate，PHB）和聚羥基戊酸（Polyhydroxyva-lerate，PHV），兩者在厭氧區的合成量差別不大，PHB在隨后的反應過程中變化較大，對除磷代謝過程起主要作用，而PHV的變化較小。當丙酸作為唯一碳源時，厭氧區的釋磷速率偏低，主要合成PHV，幾乎不含有PHB，PHV在隨后積磷過程中，濃度變化較大，對除磷的代謝起主要作用，而且出水磷偏低，因此碳源在脫氮除磷系統中相對于乙酸，丙酸更適宜于作為碳源[8]。隨后王 沖等發現丙酸鹽更適宜于聚磷菌的生長，而乙酸鹽適宜于聚糖菌的生長[9]。從表2可知，養殖廢水中VFA的百分含量如下：乙酸鹽為58.0%，丙酸鹽為17.5%，丁酸鹽+異丁酸鹽為15.8%，戊酸鹽+異戊酸鹽為8.7%?？梢钥闯鲳B殖廢水中的揮發性脂肪酸主要成分是乙酸鹽而不是丙酸鹽，因此在養殖廢水進入生物反應器之前，可以通過一定的措施使養殖廢水中的有機質轉化為丙酸鹽，從而提高養殖廢水的除磷效果。
2.2 氨氮對養殖廢水除磷的影響
氮元素是微生物生長所必需的氮源，它是微生物的酶、核酸和蛋白質等的組成部分。當氮源較少時會影響微生物自身的生長，當氮源較多時，會抑制聚磷菌活性。
從表1可知，養殖廢水中的氮源主要是氨氮，數值高達1 650 mg/L，硝酸鹽和亞硝酸鹽基本為零。學者在研究氨氮濃度對生物除磷的影響時發現，較低的進水氨氮濃度（20 mg/L）對強化生物除磷系統的除磷功能也有一定的抑制作用，當強化生物除磷系統污泥濃度為2 500 mg/L時，系統運行的最佳進水氨氮濃度為15 mg/L，此時系統磷的去處率也最大[10]。因此養殖廢水在進入生物反應器之前一定要進行氨氮的去除，一般情況下是將養殖廢水送進氨吹脫塔，吹脫塔采用空塔結構，底部通高壓空氣，用微孔曝氣器供氣，頂部加入石灰乳，使石灰乳與廢水進行充分的同向混合，反應產生的NH3由空氣帶出[11]，預處理氨氮后，一方面減少了進入生物反應器的廢水含氮量，另一方面提高了C/N比，進而提高養殖廢水的除磷效率。
2.3 C/N和C/P
微生物的生長不僅需要碳源，而且也需要氮源、磷源。學者研究發現，當進水C/N質量比在2.7～7.2時，系統對COD、氨氮的去除效果不受C/N比的影響，去除率達到90%以上，而對于磷的去除率隨著C/N比的升高而增大[12]。羅固源等在螺旋升流式反應器系統中，通過改變C/N比研究其對生物除磷的影響發現，當C/N比在7以上時，對生物除磷的效率影響不大，除磷效率都在90%以上。因此當C/N比升到7以上，通過增加碳源的含量對生物除磷沒有明顯的效果[13]。趙晨紅等發現當進水的C/N比為6，C/P質量比大于33時，磷可以完全去除，而當C/P比小于33時，磷的去除率隨著C/P比的降低而減小[14]。由表1可計算得出養殖廢水中的平均C/N比為0.86，平均C/P比為47.97。可以看出養殖廢水中平均C/N比遠遠低于除磷效率較好且經濟的C/N比，而C/P比遠遠高于除磷效率較好的臨界點33，所以C/P比不會影響養殖廢水生物除磷的效率。因此，在養殖廢水的除磷過程中可以通過外加碳源來增加C/N比，有學者發現在進入生物反應器時通過加入豬糞濃漿可以有效地提高C/N比，且不會顯著增強磷的負荷[15]。
2.4 金屬離子對生物除磷的影響
養殖廢水中的金屬離子如表1所示，含有鉀、鈉、鈣、鎂、鐵、鋅、銅、錳、鎳、鉻、鉛等。其中鉀、鈉離子是微生物體液的基本組成部分，有維持微生物體內外滲透壓的功能。當這2種離子濃度較高的時候會使微生物體液流失，當濃度較低時會使微生物體內的滲透壓大于周圍環境的滲透壓，給微生物的生長帶來不利影響。研究發現，微生物在質量濃度為5.0～8.5 g/L的NaCl溶液中，形態和大小不變[16]，而養殖廢水中的NaCl和KCl質量濃度在5 g/L左右，因此養殖廢水中的鈉、鉀離子濃度能夠滿足微生物適宜生存的滲透壓。鎂、鈣、鐵離子是微生物正常活動的常量元素，學者對鎂離子濃度對生物除磷的影響是發現充足的鎂離子會使聚磷菌快速富集，在鎂離子不充足的情況下，長期運行會使除磷系統日趨惡化，且Mg/P質量比在0.2～0.6范圍內，磷酸鹽的去除率較高[17]，在養殖廢水中，平均Mg/P比為0.053，遠小于0.2，因此在對養殖廢水生物除磷的過程中，可以適當添加一些鎂離子來提高除磷的效率。在試驗中發現微生物正常生長對鈣離子與鐵離子需求分別為7.5、0.17 mg/L。而養殖廢水中的鈣、鐵離子分別為126、6.27 mg/L，遠遠高于微生物正常需求的含量。鈣離子與磷酸氫根離子生成堿式磷酸鈣沉淀，鐵離子與磷酸根反應生成磷酸鐵沉淀，這些多余的鈣離子和鐵離子可以與微生物的生物除磷聯合除磷，對除磷的效率有一定的提高作用。因此，在對養殖廢水生物除磷的研究中，不需再對常量元素離子對生物除磷效果進行進一步研究。
重金屬離子如：鉻、銅、鉛、鉬、鎳、鋅等，大部分是微生物生長所必需的微量元素，但是當這些重金屬離子濃度較大時，會對微生物造成一定的毒害作用從而導致生物除磷系統的惡化。重金屬不能被微生物降解并且對它們有毒害的作用，但是微生物對重金屬又有一定的解毒和拮抗作用，可以吸附和轉化重金屬。從表1可知，養殖廢水中的重金屬離子濃度為Zn：8.44 mg/L、Cu：4.87 mg/L、Mn：0.26 mg/L、Ni：0.21 mg/L、Cd：0.061 mg/L、Pb：0.04 mg/L、Cr：0.016 mg/L、V：0.007 mg/L。秦海霞等通過研究重金屬對除磷能力影響得出，聚磷菌的重金屬離子短期耐受程度為：Cd2+：0.5 mg/L、Cr3+：1 mg/L、Cu2+：1 mg/L、Zn2+：3 mg/L，但是隨著濃度的升高，對生物除磷能力的抑制影響越大[18]。對于以上4種離子，養殖廢水中的離子濃度除了銅離子濃度超過生物除磷的耐受程度，其他3種重金屬離子濃度均能滿足微生物的短期耐受程度。因此，在養殖廢水除磷的過程中要著重馴化適宜于高濃度銅離子的污泥，來提高養殖廢水的除磷效率。
2.5 洛克沙胂對生物除磷的影響
洛克沙胂是一種飼料添加劑，具有促生長的功能，因此廣泛應用于畜禽的飼料中，在美國70%的肉雞飼料中被加入洛克沙胂。據Ctarbarino et al的研究，美國每年要向環境中排放大約900 t的洛克沙胂，在新鮮的糞便中洛克沙胂的含量為14～48 mg/kg[19-22]。在我國，一些學者的研究表明，雞糞中砷的含量達到21.9 mg/kg，在豬糞中砷的含量高達89.3 mg/L。在我國，由于畜禽的糞便一般是不經過處理或只經過簡單處理就作為有機肥料直接施用于農田，導致有機砷進入土壤環境中，并隨地表徑流進入水體，對環境系統以及人們的生命健康構成潛在的危害[23]。洛克沙胂進入動物體內基本上以洛克沙胂的原型排出體外，且極易溶于水，試驗發現廢水中其含量最高可達1 000 mg/L左右。洛克沙胂隨動物糞便排出體外后，在厭氧條件下迅速變4-羥基-3-氨基苯胂酸（4-hydroxy-3-aminophenylarsonic acid，HAPA），HAPA在厭氧條件下相對比較穩定，會保持一段時間，HAPA在厭氧環境下能夠經過長時間的轉化變成As5+，進而變成As3+[19]。在短期洛克沙胂對生物除磷的影響研究發現，隨著洛克沙胂濃度的增加，反應器出水磷酸鹽的濃度逐漸增大，在厭氧段釋磷速率的半數抑制速率（IC50）為348.25 mg/L?min，好氧段的積磷速率半數抑制速率為174.00 mg/L?min，磷酸鹽的去除率的半數抑制率為114.32 mg/L?min。在長期試驗中，隨著時間的推移，在反應器中的洛克沙胂在微生物的作用下變成HAPA，HAPA在長期的厭氧好氧交替的環境下會變成無機砷，這種方法形成的無機砷和其他的重金屬離子一樣，在濃度較高時，會對聚磷菌酶的活性造成一定的抑制作用，繼而對聚磷菌的厭氧釋磷和好氧積磷造成抑制，尤其在好氧段，不能使游離的磷酸根離子吸收在聚磷菌體內，達不到除磷效果。
3 結論與展望
通過以上研究發現：①C/N比較低是限制養殖廢水除磷的根本因素，而不是C/P。②養殖廢水中揮發性脂肪酸主要以乙酸為主，而除磷較為適宜的碳源是丙酸，因此應該控制養殖廢水的水解酸化過程，使有機質轉化為丙酸而非乙酸。③針對養殖廢水中氨氮濃度較高的情況，通常用氨吹脫塔來進行氨氮去除，進而提高C/N比。④對于金屬離子方面，養殖廢水除磷主要受銅離子濃度的影響，在養殖廢水除磷的過程中要著重馴化適宜于高濃度銅離子的污泥，來提高養殖廢水的除磷效率。⑤養殖廢水中含有大量的洛克沙胂，在厭氧條件下，洛克沙胂變成HAPA，在厭氧條件下相對比較穩定，會保持一段時間，HAPA在厭氧環境下能夠經過長時間的孵化會變成毒性強的As5+，進而變成毒性更強的As3+，給除磷帶來了很大的挑戰。
學者主要從C/N、C/P、碳源的種類、金屬離子的濃度、有機砷和無機砷的濃度等方面對生物除磷有了較多的研究成果，但是在關于有機砷到無機砷的轉換過程對生物除磷的影響研究較少，對釩離子對生物除磷的影響亦沒有涉足。因此，在以后研究中主要從以下幾個方面來進行養殖廢水的除磷研究：①探究養殖廢水中的洛克沙胂在SBR反應器中的遷移轉化過程。②砷和磷是同一主族元素，研究在除磷過程中，砷元素是否會代替磷元素進入聚磷菌的細胞質以及核酸中，進而影響聚磷菌的活性。③研究無機砷和有機砷對聚磷菌影響的協同作用。④對于釩離子，五價態釩為氧釩基陽離子，易與其他生物物質結合形成復合物，在許多生化過程中，釩酸根能與磷酸根競爭，或取代磷酸根。對高濃度釩離子的養殖廢水的研究，是對生物除磷的又一挑戰，有待進一步研究。
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廢水中磷的處理方法范文6
【關鍵詞】吹脫法 影響因素 正交試驗 響應面
我國“十二五”國民經濟和社會發展規劃綱要里，就提出了控制氨氮污染排放的規劃，明確提出氨氮減排10%的目標。本實驗所用的實際水樣為生物法處理后的丙烯腈廢水，水中氨氮含量為390～450mg/L，未符合國家排放標準，采用吹脫法去除水中超標的氨氮。試驗研究了吹脫時間、廢水溫度、廢水初始pH值、氣體流量等影響因素對吹脫法脫氮的效率的影響，并通過正交試驗和響應面實驗分析了吹脫法脫氮的最佳工藝條件。
1 研究背景
1.1 氨氮廢水的污染現狀
氮在廢水中以有機態氮、分子態氮、硝態氮（NO3-N）、氨態氮（NH4+-N）、亞硝態氮（NO2-N）及氰化物和硫氰化物等多種形式存在，而氨氮是最重要的存在形式之一。廢水中的氨氮主要以氨離子（NH4+）存在，是水體富營養化和環境污染的一種主要污染物質，也是最難降解及去除的成分。隨著世界經濟的發展和城市化的進程，化肥、石油化工等行業的迅速發展壯大，對水的需求量在不斷地增大，由此產生的是廢水的排放量也急劇增加，這不僅成為了經濟發展的制約因素，也對生態環境造成了嚴重的危害。其中，水體中的氨氮污染是水污染中最常見、來源最廣泛的污染。因此，當前環保工作者研究的重要課題就是經濟有效的控制高濃度氨氮的污染，我國“十二五”國民經濟和社會發展規劃綱要里，就提出了控制氨氮污染排放的規劃，明確提出氨氮減排10%的目標，明顯可以看出現在氨氮已成為繼COD后的全國主要水污染排放的約束性控制指標。公眾的環保意識不斷的增強，政府和國家對環境問題的重視，使得水體中氨氮的污染被廣泛關注。
1.2 氨氮廢水的來源
人類活動和自然過程兩個方面是水體中含氮物質主要來源和途徑。含氮物質進入水體的自然過程和來源主要包括生物固氮、非市區徑流和降水降塵等。另一方面，水體中含氮物質來源和途徑是人類活動，主要包括處理過或未處理的城市生活污水、工業廢水、各種地表徑流和浸濾液等。其中，水體中含氮物質的來源之一也是我國農業生產過程中大規模的使用人工合成的化學肥料，農田排水和雨水沖刷，使大部分農作物沒用充分利用的化肥，流入了地下水和地表水中，污染了水體。
1.3 氨氮廢水的危害
水體中的氨氮是指以氨（NH3）或銨（NH4+）離子形式存在的化合氨。各類型氮的化合物中，氨氮是最危害環境的類型，也是水體受到污染的標志，氨氮對水生態環境的危害表現在多個方面。
（1）與COD一樣，氨氮也是水體中的主要耗氧污染物。由于湖泊是相對封閉的生態系統，沉積底泥量較河流大，氨氮氧化會造成水體中溶解氧濃度降低，導致水體發黑發臭，引起水體水質下降，對水生動植物的生存造成不利影響?；蛘咴孱惐┌l致使水體缺氧時，均易導致底泥厭氧發酵，會再次產生氨氮，使湖泊的生態系統進入惡性循環。（2）水體中含有的氨氮含量過高，會導致水體富營養化，會造成重大的危害。由于氮的存在，會致使光合微生物（大多數為藻類）的數量急劇增加，增加了水體富營養化發生的幾率；由于藻類的腐爛，使水體中出現氧虧現象；由于藍-綠藻類產生的毒素，家畜損傷，魚類死亡；藻類代謝的最終產物可產生引起有色度和味道的化合物。（3）NH4+-N和氯反應會生成氯胺，氯胺的消毒作用比自由氯小，因此當有NH4+-N存在時，水處理廠將需要更大的加氯量，造成給水消毒和工業循環水殺菌處理過程中增大用氯量，從而增加處理成本，促進輸水管道和用水設備中微生物的繁殖形成污垢，堵塞管道和用水設備，影響換熱效率。
本文中介紹氨氮廢水的處理技術主要有生物法處理、物理化學處理法、生化聯合法處理。具體方法及研究現狀如下：
2 生物法
微生物去除氨氮是在微生物的作用下，將有機氮轉化成N2和N2O氣體的過程，包括硝化和反硝化兩個階段。其中第一階段為硝化過程，硝化菌和亞硝化菌在有氧的條件下，主要是將氨態氮轉化為亞硝態氮和硝態氮的過程，即將NH4+轉化為NO2-和NO3-的過程；第二階段為反硝化過程，在無氧或低氧條件下，污水中的亞硝態氮和硝態氮被反硝化菌（異養型兼厭氧細菌）還原轉化為氮氣的過程。反硝化過程中，反硝化細菌在缺氧條件下，利用各種各樣的有機底物（碳源）作為反硝化過程中的電子供體，主要包括醇類、碳水化合物、有機酸等。
2.1 A/O工藝
A/O工藝是將前段缺氧段和后段好氧段串聯在一起，A/O工藝的特點是污水先進入缺氧池，污水中的有機碳被反硝化菌所利用，可減輕其后好氧池的有機負荷，反硝化反應產生的堿度可以補償好氧池中進行硝化反應對堿度的需求。好氧在缺氧池之后，可以使反硝化殘留的有機污染物得到進一步去除，提高出水水質。由于A/O工藝比較簡單，也有其突出的特點，目前仍是比較普遍采用的工藝。
2.2 A2/O工藝
A2/O工藝比A/O工藝在缺氧段前面多加了一個厭氧段，即生物池通過曝氣裝置分成厭氧段、缺氧段、好氧段，工藝流程圖如圖1 所示。
圖1 A2/O工藝流程圖
在該工藝流程內，廢水中的SS、BOD5、氮和磷均能被去除。A2/O生物脫氮除磷系統的活性污泥中，菌群主要由聚磷菌和反硝化菌、硝化菌組成。在厭氧段，聚磷菌釋放磷，并吸收低級脂肪酸等易降解的有機物；在缺氧段，反硝化細菌將內回流帶入的硝酸鹽通過生物反硝化作用，轉化成氮氣逸入到大氣中，從而達到脫氮的目的；而在好氧段，硝化細菌將入流中的氨氮及有機氮氨化成的氨氮，通過生物硝化作用，轉化成硝酸鹽，同時聚磷菌超量吸收磷，并通過剩余污泥的排放，將磷除去。
2.3 厭氧氨氧化法
厭氧氨氧化是指在無氧或厭氧的反應條件下，以自養型厭氧氨氧化細菌為代表的微生物，直接以NH4+為電子供體，以NO3-或NO2-為電子受體，將NO3-、NO2-或NH4+轉變成N2的生物氧化過程。厭氧氨氧化工藝具有以下的優點：免去反硝化反應的外源電子供體；氨厭氧氧化的生物產酸和產堿量大幅下降，可節省傳統硝化反硝化反應過程中所需的中和試劑；可以大幅度地降低硝化反應的充氧能耗；產生的污泥量極少。該工藝的缺點是是：厭氧氨氧化的反應容器體積較大。
2.4 短程硝化反硝化法
生物硝化反硝化是去除水中氨氮的一種較為經濟的方法，也是應用最廣泛的脫氮方式，其原理就是模擬自然生態環境中氮的循環，利用反硝化菌和硝化菌的聯合作用，將水體中氨氮轉化為氮氣，以達到脫氮目的。因為氨氮氧化過程中需要大量的氧氣，所以這種脫氮方式的主要開支就是曝氣費用。短程硝化反硝化是將氨氮氧化控制在亞硝化階段，然后進行反硝化，即反硝化反應時以NO2-為電子受體。實現短程硝化反硝化生物脫氮技術的關鍵就是將硝化控制在亞硝酸階段，阻止亞硝酸鹽的進一步氧化。
3 物理化學法
3.1 離子交換法
離子交換法的原理就是廢水中的其它同性離子和離子交換劑（不溶性離子化合物）上的可交換離子的交換反應，這是一種比較特殊的吸附過程，并且通常都是可逆性的化學吸附過程。沸石是應用最廣泛的離子交換劑，它是一種天然的離子交換物質。沸石的成本遠遠小于陽離子交換樹脂的成本，并且沸石含有較大的陽離子交換容量，對NH4+-N具有選擇性的吸附能力。沸石作為具有特殊的離子交換特性的離子交換劑，對各個離子的選擇交換順序如下：Cs（Ⅰ）>Rb（Ⅰ）>K（Ⅰ）>NH4+>Sr（Ⅰ）>Na（Ⅰ）>Ca（Ⅱ）>Fe（Ⅲ）>Al（Ⅲ）>Mg（Ⅱ）>Li（Ⅰ）。實際工程應用過程中，將廢水pH值調整到6～9之間，對除了Mg以外的堿土金屬、堿金屬中都有影響，特別是Ca對沸石的離子交換能力的影響要比K和Na對沸石離子的交換能力的影響更大；對重金屬基本沒有影響。沸石吸附飽和就不再進行吸附，但經過再生都依舊能夠使用，故其成本較小。吸附再生的方法一般是用再生液法，再生液大多數采用NaCl和NaOH。由于廢水中含有Ca2+，致使沸石對氨的去除率呈不可逆性的降低，要考慮補充和更新。
3.2 化學沉淀法
化學沉淀法是往水中投加某種化學藥劑（一般投加鎂的化合物和磷酸氫鹽或磷酸），與水中的溶解性物質發生反應，生成難溶于水的鹽類，形成沉渣易去除，從而降低水中溶解性物質的含量。當廢水中含有NH4+時，可加入Mg2+和PO43-離子，此時會產生以下反應： Mg2+ + PO43- +NH4+ MgNH4PO4，從化學式可知生成了難溶于水的沉淀物，以此來達到去除水中氨氮的目的。實際工程應用中，經常使用的沉淀劑是H3PO4和Mg（OH）2，應用時，投加質量比H3PO4/Mg（OH）2為1.5～3.5，pH值在9.00～11.00之間。當廢水中的氨氮濃度低于900mg/L時，去除率高達90%，并且MgNH4PO4沉淀物是一種很好的復合肥料，所以化學沉淀法也是比較常見的去除法。但是H3PO4和Mg（OH）2的價格比較貴，使運行成本增大，而且向廢水中加入了PO43-，容易造成二次污染，所以化學沉淀法一般用于處理高濃度氨氮廢水。
3.3 催化濕式氧化法
催化濕式氧化法是20世紀80年代國際上發展起來的一種治理廢水的新技術。在一定溫度、壓力和催化劑作用下，經空氣氧化，可使污水中的有機物和氨分別氧化分解成CO2、N2和H2O等無害物質，達到凈化的目的。催化濕式氧化法具有以下優點：流程簡單、凈化效率高（廢水經凈化后可達到飲用水標準）、占地面積少等。目前催化濕式氧化法的催化劑基本都是液相完全氧化催化劑，主要有稀土、貴金屬、復合氧化物、過渡金屬及其氧化物和鹽類等。根據實際應用發現，催化濕式氧化法的建設及運行費用只有常規方法的60%，所以該法具有較強的應用性。
3.4 超臨界水氧化法
超臨界水氧化法把溫度和壓力升高到水的臨界點以上，該狀態的水就稱為超臨界水。在此狀態下水的粘度、密度、擴散系數、介電常數、溶劑化學性能和電導率都不同于普通水。較高的反應溫度（400～600 ℃）和壓力也使反應速率加快，可以在幾秒鐘內對有機物達到很高的破壞效率。由于超臨界水對有機物和氧氣均是極好的溶劑，因此有機物的氧化可以在富氧的均一相中進行，反應不存在因需要相問轉移而產生的限制。同時，400～600℃的高反應溫度也使反應速度加陜，可以在幾秒鐘內達到對有機物很高的破壞作用。有機物在超臨界水中進行的氧化反應，可以簡單表示為：酸+Na0H 無機物，超臨界水氧化反應完全徹底：氮轉化為硝酸根和亞硝酸根離子或氮氣，氫轉化為H2O，有機碳轉化為CO2，硫和磷分別轉化為硫酸鹽和磷酸鹽，鹵素原子轉化為鹵離子。而且超臨界水氧化反應在某種程度上和簡單的燃燒過程相似，在氧化過程中釋放出大量的熱量。
4 生化聯合法
通過對以上各種方法的對比可知，生物脫氮具有較好的處理效果，無二次污染，并且其操作管理均比較簡便，但其也會因為亞硝酸鹽氮或者高濃度游離氨而受到抑制。而物化方法在處理高濃度氨氮廢水時，不受氨氮濃度過高的限制，但是物化法處理氨氮廢水時，一般達不到排放標準。所以實際應用中，可以采用生化聯合的方法對廢水進行處理，為了減輕生物處理的負荷，可以在生物處理之前，先對廢水進行預處理，即物化處理。
4.1 生物活性炭流化床
流化床反應器是一種實現固體顆粒與氣相、液相、氣液相之間的混合傳質、傳熱的設備。它與傳統的固定床反應器不同，床內固體微粒始終懸浮于液（氣）體中并劇烈運動，具有類似液體的自由流動性，從而大大強化了物質的擴散過程，提高了反應速度，對于催化劑壽命較短或頻繁再生的場合更具優越性，這使流態化得以在工業上廣泛應用。
4.2 膜-生物反應器技術
膜-生物反應器（Membrane Bio-Reactor，MBR）為膜分離技術與生物處理技術有機結合之新型態廢水處理系統。是一種由膜分離單元與生物處理單元相結臺的新型水處理技術，以膜組件取代二沉池在生物反應器中保持高活性污泥濃度減少污水處理設施占地，并通過保持低污泥負荷減少污泥量。主要利用沉浸于好氧生物池內之膜分離設備截留槽內的活性污泥與大分子固體物。因此系統內活性污泥（MLSS）濃度可提升至10，000mg/L，污泥齡（SRT）可延長30天以上，于如此高濃度系統可降低生物反應池體積，而難降解的物質在處理池中亦可不斷反應而降解。
5 結語
